生物有機肥對土壤-水稻系統中Cd形態及遷移特征的影響

劉 巍， 陳效民， 景 峰， 胡世民， 溫 馨， 李戀卿

(南京農業大學 資源與環境科學學院， 江蘇 南京 210095)

中國經濟長期處于高速發展之中，特別是進入新世紀后農村城鎮化和工礦業的興起為鄉村經濟振興插上了騰飛的翅膀，但隨著工礦業“三廢”和農業廢棄物的無序排放，農田重金屬污染問題日益凸顯[1]。水稻作為中國主要糧食作物之一，在穩定糧食價格和支持國民經濟發展等方面均扮演著重要的角色。湖南省由于其得天獨厚的地理優勢，自古以來就是中國重要的“稻米之鄉”和“礦產之鄉”，同時由于礦冶區和稻田犬牙交錯，導致周邊稻田直接受到重金屬的污染，其中Cd污染尤為嚴重。稻米中Cd含量是否超標直接關系到主產區周邊農民的飲食健康和經濟來源[2]。若長期食用Cd污染的稻米會造成Cd在人體臟器內過量積累，嚴重危害人民群眾的身體健康。當前礦冶區周邊稻田因Cd污染產生的糧食安全問題，已經嚴重的影響了部分地區的農業可持續發展。如何經濟有效的修復稻田土壤Cd污染，減少Cd2+在土壤—水稻系統中的遷移分配，推進耕地資源的可持續利用，已經成為當前亟待解決的問題之一。

面對中國耕地面積儲備不足的巨大壓力，化學鈍化修復作為原位修復技術中的一種，因其效果長久、操作簡便、費用合理等優點成為修復重金屬污染土壤的優選，通過外源添加鈍化劑改變土壤有機質、CEC和pH值等理化性質，改變土壤中重金屬形態比例，進而達到減少植物對重金屬的富集，保障糧食安全的目的。秸稈腐熟發酵后添加多種功能菌制作而成的生物有機肥，富含有機質及磷、鉀等元素，可減少化肥施用量，改善土壤理化性狀，促進作物增產，提高作物品質，對實現農業可再生有機資源的利用方面具有重要意義。

生物有機肥施入土壤后可以調節土壤酸堿平衡、增加土壤有機質含量、絡合重金屬離子等，在培肥地力的同時還為土壤微生物提供了良好的生存環境，促進有害物質的變性降解。減少植物根系對重金屬離子吸收的關鍵在于降低土壤中重金屬離子的生物有效性[3]。王瓊瑤等[4]研究表明，豬糞與秸稈還田配施下可以減少旱地小麥籽粒中的Cu和Zn含量；魯洪娟等[5]發現，設施農田施用禽畜有機肥能夠提高番茄產量維持土壤重金屬輸入輸出平衡。近年來，生物有機肥的應用研究多集中于對農作物產量與品質改善的影響，但在探究生物有機肥對土壤—水稻系統中Cd遷移轉化機制以及為Cd污染稻田提供經濟安全的生產指導，保障農業可持續發展方面有待進一步深入。

為此，本研究通過對紅壤Cd污染稻田連續2 a開展田間試驗，探究稻田土壤中Cd形態轉化與生物有機肥用量之間的關系，水稻植株體內各器官Cd的累積分配特征，以期達到為研究區稻田土壤提供經濟安全的生產指導方案的目的，為生物有機肥在Cd污染稻田土壤修復治理方面提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

本試驗于2017和2018年5—9月在湖南省長沙市北山鎮(113°03′33″E，28°26′12″N)進行，該試驗區農業開發較早，長期種植水稻。研究區處于亞熱帶季風氣候區，雨熱同期，年均氣溫16.8～17.5 ℃，降水量1 361.6～1 563.2 mm，全年無霜期275 d。研究區內紅壤是由第四紀紅色黏土母質發育而來，周邊農田村鎮均沿河流分布，該區域于20世紀90年代曾建有小型工廠，后廢棄拆除，農戶以水稻種植為主。

1.2 試驗設計與供試材料

本試驗設置5個生物有機肥等量施用處理，分別為：0，10，20，30，40 t/hm2，分別記為CK，Y10，Y20，Y30，Y40。每個處理設置3次重復，每個試驗小區面積為3 m×4 m=12 m2，各個小區隨機排列，采用泥埂覆膜的方式將小區隔開并在周圍設置保護行，每年水稻移栽前向試驗地施入基肥375 kg/hm2，生物有機肥與首年基肥一同施入小區，人工翻耕混勻，后期不再繼續追施生物有機肥。5月中旬育苗，苗期28 d，6月上旬插秧，9月下旬收獲，全生育期138 d，水稻生育期內采用與當地農戶一致的田間管理模式。

試驗區土壤耕作層土壤有機質(SOM)、全磷、全氮含量分別為16.76，0.61，1.12 g/kg，土壤容重1.27 g/cm3，pH值為4.61，土壤陽離子交換量(CEC)7.82 cmol/kg，土壤總Cd含量0.76 mg/kg，Hg，As，Pb，Cr等重金屬含量均低于農用地土壤污染風險篩選值(GB15618-2018)[6]。本研究使用市售的“馕播王”牌生物有機肥，該肥料主要成分為作物秸稈，其中總N，P2O5，K2O含量分別為41.93，12.02，26.14 g/kg。有機質含量為255.32 g/kg，每克有效活菌數2.00×107個。供試水稻屬于三系秈型雜交中稻，品種為深優9519，栽培方式為一年一季。

1.3 樣品采集與測定

1.3.1 樣品采集 在水稻的成熟期，采集各個小區耕作層土壤和具有代表性的水稻樣品并封裝帶回。土壤樣品經由自然風干后去除有機碎片研磨過篩，分別用于土壤基本理化性質和重金屬含量的測定。此外，水稻植株樣品分離為根系、莖稈、葉片和籽粒4個部分，經殺青、烘干和粉碎后過篩備用。

1.3.2 測定項目與方法 土壤和生物有機肥中有機質含量，CEC，pH值等基本理化性質的測定方法參考《土壤農化分析》[7]；土壤全量Cd采用HCl-HNO3-HF消煮法消解[7]；采用BCR法連續提取土壤樣品中Cd的不同形態[8]，水稻植株樣品經HNO3-HClO4消解[7]，土壤和水稻植株Cd含量用ICP-MS測定。重金屬樣品測定過程中添加土壤標準樣品GBW07401(GSS-1)和水稻標準樣品GBW10045(GSB-23)，土壤和水稻標準樣品Cd回收率分別為97.34%和102.37%。

1.4 數據分析

生物富集系數(BCF)用來表示水稻根系對土壤Cd的富集能力，富集系數越大，根系吸收能力越強[9]，土壤—根系(BCF)間富集系數計算公式為：BCF=C根/C土壤。重金屬濃度C的單位為mg/kg。

轉運系數(BTF)用來表示Cd在水稻器官中轉運能力的強弱，轉運系數越大則表示Cd在水稻體內轉運能力越強[10]，水稻根系—莖稈(BTF1)、莖稈—葉片(BTF2)、莖稈—籽粒(BTF3)間的轉運系數計算公式分別為：BTF1= C莖/C根，BTF2= C葉/C莖，BTF3= C籽粒/C莖。

利用Excel 2016 進行數據圖表的處理，在SPSS 19.0軟件中進行通徑分析，Duncan法進行差異顯著性檢驗(p<0.05)。

2 結果與分析

2.1 生物有機肥對稻田土壤Cd形態轉化的影響

連續2 a試驗期間生物有機肥對土壤Cd形態的影響如圖1所示，2017年試驗地經過一季的水稻種植，隨著生物有機肥施用量的增加，耕作層土壤酸溶態Cd含量逐漸降低，可還原態和可氧化態Cd含量顯著提高(p<0.05)，各處理中酸溶態Cd較對照降低了6.33%～22.42%，而可還原態和可氧化態Cd分別上升了10.40%～28.21%和27.63%～55.26%，殘渣態Cd含量無顯著變化(p>0.05)。2018年30 t/hm2處理的土壤中酸溶態Cd含量較對照降低了6.01%，40 t/hm2處理下酸溶態Cd含量較對照降低了7.05%，可還原態Cd提高了7.66%，可氧化態與殘渣態Cd無顯著變化(p>0.05)，經過2 a的水稻種植各處理中土壤重金屬總量無顯著增加(p>0.05)。

注：①圖中不同小寫字母表示同時間，不同處理下Cd形態差異顯著，p10，Y20，Y30，Y40表示生物有機肥施用量分別0，10，20，30，40 t/hm2。下同。

圖1 生物有機肥對供試土壤Cd形態的影響

圖1表明，稻田土壤中施入生物有機肥可以降低土壤中生物有效性強的酸溶態Cd，使之轉化為生物有效性弱的可還原態和可氧化態。殘渣態則因存在于土壤礦物晶格中而不會輕易發生形態上的變化，同時隨著生物有機肥施入時間的延長，其逐漸因土壤動植物的活動而被分解，對土壤酸溶態Cd的鈍化效果逐漸減弱。當生物有機肥施用量為10 t/hm2和20 t/hm2時，生物有機肥在施入稻田的第二年對酸溶態Cd的鈍化作用減弱，各形態與CK比較變化不顯著(p>0.05)，當生物有機肥施用量大于30 t/hm2時，可以在2 a內維持對土壤酸溶態Cd的固定作用。

2.2 施用生物有機肥對水稻根、莖、葉和籽粒Cd含量的影響

由表1可知，2個試驗年份CK中水稻籽粒Cd含量分別為0.25，0.26 mg/kg，均高于國家食品安全標準(GB2762-2017)中0.20 mg/kg的谷物限量標準[11]。由此可見，在當地Cd污染稻田中采取常規的農藝措施，并不能保證糧食的安全。2017年各處理中水稻器官Cd含量大小為：根>莖>葉>籽粒，Cd在水稻體內的分布規律表現為在新陳代謝旺盛的器官中累積較多，在營養器官中少，而隨著生物有機肥施用量的增加，根系、莖稈和籽粒中Cd含量較CK分別降低了7.37%～18.72%,7.89%～30.99%和7.54%～32.14%。隨著生物有機肥施入時間的延長，2018年水稻器官中Cd含量較CK下降幅度也相應減弱，當生物有機肥施用量為20 t/hm2時，根系和莖稈中的Cd含量較CK降低效果不顯著(p>0.05)，這可能是由于生物有機肥被土壤動物和微生物分解，導致其鈍化效果減弱，土壤Cd的生物有效性比第一年有所上升，從而提高了水稻對土壤溶液中Cd的累積；當生物有機肥施用量超過30 t/hm2時，2018年水稻根、莖和籽粒中Cd含量較CK的降低效果仍舊保持顯著(p<0.05)。總體來說，在本試驗的生物有機肥施用量范圍內，水稻器官中Cd含量總體隨生物有機肥施用量增加而降低，且施用量為30 t/hm2和40 t/hm2生物有機肥的持續效果較好。

注：表中CK，Y10，Y20，Y30，Y40表示生物有機肥施用量分別0，10，20，30，40 t/hm2；數據為平均值±標準誤差；同列數據后不同小寫英文字母分別表示不同生物有機肥施用量處理下水稻器官重金屬含量差異顯著，p<0.05。下同。

2.3 施用生物有機肥對水稻轉運系數的影響

作物根系富集系數和器官間轉運系數的引入，為量化Cd在土壤—水稻系統中的富集和探究其轉運規律提供了科學依據[9-10]。由表2可知，2017年土壤—根系的富集系數BCF隨著生物有機肥施用量的增加而降低，當生物有機肥施用量為30 t/hm2時，水稻根系富集系數比CK降低了18.97%；水稻植株體內轉運系數為揭示Cd2+的遷移再分配規律提供了依據，CK中器官間轉運系數由大到小分別為BTF1>BTF2>BTF3，即在水稻體內根系向莖稈轉運Cd的能力大于莖稈向葉片，大于莖稈向籽粒中的轉運能力。在4個生物有機肥施用量處理中，根系—莖稈間轉運系數隨著生物有機肥施用量的增加而減小，相反莖稈—葉片間轉運系數則隨生物有機肥施用量的增加而顯著增加，這說明Cd在水稻莖稈中轉運是向葉片為主，土壤溶液中的Cd2+被根系富集后進入水稻體內，在蒸騰作用下Cd2+和水分經由木質部向上運輸并累積在葉片。2018年各處理中，土壤—根系間富集系數和根系—莖稈間轉運系數較2017年同處理下有所提升，可能是由于生物有機肥經過一年的分解有機質含量減少，對稻田土壤中Cd固定作用減弱，導致土壤Cd生物有效性提高。

2.4 籽粒Cd含量與各影響因子間的通徑分析

生物有機肥在提高土壤肥力的同時，也會相應的改變土壤的化學性質，如表3所示，當生物有機肥施用量大于30 t/hm2時，2 a間耕作層土壤中陽離子交換量(CEC)，土壤有機質(SOM)和pH值較CK均有顯著增加(p<0.05)，說明生物有機肥施用量高的處理下，生物有機肥在2 a間能夠顯著改變并維持土壤耕作層的化學性狀。

表2 生物有機肥對水稻器官Cd富集和轉運系數的影響

注：BCF為土壤—根系間富集系數；BTF1為根系—莖稈間轉運系數；BTF2為莖稈—葉片間轉運系數；BTF3為莖稈—籽粒間轉運系數。

施用生物有機肥后，土壤的理化性質會發生改變，而土壤中pH值，SOM，CEC等指標的變化則直接影響土壤Cd的生物有效性，進而決定了水稻籽粒中的Cd含量是否超標，為此通過對2017和2018年土壤pH值(X1)，SOM(X2)，CEC(X3)，酸溶態Cd(X4)，可還原態Cd(X5)，可氧化態Cd(X6)，殘渣態Cd(X7)這7個影響因子與籽粒中Cd含量(Y)間的通徑分析，并繪制出其中與籽粒Cd含量顯著相關(p<0.05)的5個主要因子(X1—X5)與籽粒Cd含量(Y)的通徑分析網絡。由圖2可知，2017和2018年土壤酸溶態Cd與籽粒Cd含量直接通徑系數為0.660和0.423，且直接通徑系數遠大于間接通徑系數，這表明土壤酸溶態Cd對籽粒Cd含量起著直接正作用；其它影響因子的間接通徑系數總和大于直接通徑系數，且酸溶態Cd對其它因子的間接通徑系數總和貢獻率較高，說明CEC，SOM和pH值主要通過調控土壤酸溶態Cd形態轉化降低了Cd生物有效性，進而間接的影響水稻籽粒中Cd含量的高低。

表3 生物有機肥對土壤化學因子的影響

注：CEC代表陽離子交換量，SOM代表土壤有機質。同列不同小寫字母表示不同生物有機肥施用量處理下差異顯著，p<0.05。

注：T代表直接通徑系數；P代表間接通徑系數；Y代表籽粒中Cd含量。

3 討 論

3.1 生物有機肥對土壤Cd形態的影響

土壤重金屬形態特征是揭示重金屬遷移轉化規律和生物有效性的重要指標，施用土壤鈍化劑是降低土壤重金屬生物有效性和減少作物吸收量的有效手段之一[12]。本研究中，生物有機肥施用后土壤中CEC，SOM，pH值與土壤酸溶態Cd均呈顯著負相關關系(p<0.05)，這表明施用生物有機肥可以提高土壤CEC,SOM和pH值，進而促進酸溶態Cd向可還原態轉化，降低酸溶態Cd占總形態的比例，減少了Cd在水稻籽粒中的累積。這與袁興超等[13]向鉛鋅礦區農田添加不同鈍化劑提高土壤pH值和CEC后，導致土壤鉛鋅有效態含量減少的研究結果相似。其機理為：①生物有機肥提高了研究區稻田土壤的pH值，導致供試土壤有機質和黏土礦物表面負電荷增加，增強了對土壤溶液中Cd2+的吸附能力，同時，土壤pH值升高會促進酸溶態Cd向可氧化態轉化，降低土壤Cd生物有效性；②生物有機肥的施用會直接提高土壤有機質含量，有機質表面含有較多酚羥基和羧基等含氧官能團，能夠提高Cd2+與官能團間離子交換概率，通過絡合和螯合作用生成難溶性沉淀，使Cd2+的移動性降低；再者，生物有機肥中的有機質能夠與土壤顆粒形成土壤團聚體，提高土壤CEC含量和土壤的緩沖性能，增強土壤對金屬陽離子的吸附作用，從而表現出供試土壤對酸溶態Cd的固持作用，隨著生物有機肥施入時間的延長，有機質逐漸被分解消耗，這種固持作用也逐漸減弱。

3.2 生物有機肥對水稻Cd富集和遷移分配的影響

水稻是一種對重金屬Cd敏感的作物，根系對Cd富集能力較強(BCF>1)，且根系富集的Cd易被轉運至地上部，即便在低污染土壤中，水稻籽粒中的Cd含量也易超過國家食品安全標準范圍[14]。王沛裴等[15]對鉛鎘污染土地施用有機肥后發現，有機肥施用后能夠有效減少馬鈴薯塊莖對鉛鎘的富集。本研究表明，水稻器官中Cd含量自下而上呈遞減趨勢，即根系>莖稈>葉片>籽粒，該結果與陳秀玲等[16]對旱地小麥器官中Cd含量分配的研究結果相似。在水稻地下部分中，根系Cd含量高于土壤中Cd含量，且根系的Cd的吸收控制著Cd在整個植株體中的富集量，這是由于水稻在生長發育過程中需要從土壤中吸收Ca，Fe，Zn等金屬元素，而Cd2+可以以自由態通過根表鋅鐵通道進入根系或者與Ca2+競爭結合位點的方式進入根系，一部分Cd2+在水稻蒸騰和根壓的作用的影響下，與水分一起通過木質部向上運輸，另一部分則是以離子與蛋白結合的方式隨植株內的蒸騰流經由莖稈木質部轉運到葉尖及周緣并逐漸累積[17]。而施用生物有機肥后土壤酸溶態Cd含量和水稻各器官中Cd含量均降低，同時影響了水稻根系對地上部器官內Cd的分配比例，提高了水稻莖稈—葉片間的轉運系數，減少了Cd向籽粒中的運輸。一方面是由于土壤pH值和CEC的升高會降低土壤中生物有效性高的重金屬形態含量，使之轉化為生物有效性低的形態，減少根系對土壤重金屬離子的吸收量，從而降低水稻器官中Cd含量；另一方面，有機質比表面積較大，且疏松多孔，表面官能團與Cd2+發生絡合、螯合作用生成穩定產物，促進Cd向惰性形態轉化，進一步削弱土壤中Cd向水稻籽粒轉運累積的能力[18]。

4 結 論

(1) Cd污染稻田施用生物有機肥可以顯著提高土壤SOM，CEC和pH值含量，改善土壤性狀，促進土壤中酸溶態Cd向溶解度較低的可氧化態轉化，進而降低其生物有效性，是生物有機肥降低土壤Cd向水稻植株器官遷移的主要機制。

(2) 生物有機肥對Cd在土壤—水稻系統中遷移有較好的阻控作用，施用生物有機肥能顯著降低水稻器官對Cd的累積，同時降低根系的富集系數和根系—莖稈、莖稈—籽粒間轉運系數。

(3) 一次施用30 t/hm2有機質含量為255.32 mg/kg的秸稈生物有機肥，可使研究區稻米Cd含量連續2 a低于國家食品安全標準(GB2762-2017)，可以作為指導研究區Cd污染土壤農業安全生產的參考標準。